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废水生物脱氮、防治水体富营养化一直都是水处理方向面临的主要问题之一[1]。传统的生物脱氮方法主要为全程硝化反硝化脱氮。短程硝化作为一种新型生物脱氮工艺,是将硝化反应控制在氨氧化阶段,将亚硝酸盐氧化菌(nitrite oxidizing bacteria,NOB)分离出反应器并将氨氧化菌(ammania oxidizing bacteria,AOB)保留在反应器中,实现氨氮氧化产物为亚硝酸盐的过程[2]。相比传统的全程硝化,短程硝化可以节省25%曝气量和30%的反应时间[3],节约碳源40%[4],具有较低的污泥产量[5]。目前提出的控制短程硝化的影响因素包括游离氨(free ammonia,FA)、游离亚硝酸(free nitrite acid,FNA)、溶解氧(dissolved oxygen,DO)、温度、pH等[6-9]。此外,曝气时间也是实现和维持稳定短程硝化的主要控制因素,曝气时间短导致反应不完全,出水不达标[10];曝气时间过长,短程硝化会转化为全程硝化[11]。因此,维持稳定长久的短程硝化需要综合考虑各种控制因素,以实现对反应过程的综合控制。
除上述影响因素外,盐度也会对生物脱氮处理过程产生影响。有研究表明,低浓度的盐可以促进微生物的生长,盐度过高则会影响细胞的渗透压,导致微生物的活性受到抑制[12]。盐度对微生物虽有毒害作用,但可通过逐步提高盐度或投加耐盐污泥,使微生物适应盐环境,减轻盐度对微生物的抑制作用[13]。HAMODA等[14]研究发现,采用活性污泥法处理高盐废水时,系统生物活性和有机物去除率均有提高;ASIAN等[15]研究表明,一定的盐度对微生物活性有促进作用;徐洁等[16]采用序批式曝气生物滤池工艺处理含海水的污水,发现AOB的耐盐能力高于NOB。因此,可通过添加盐度驯化的方式,抑制NOB的活性,实现短程硝化。短程硝化技术应用前景广泛,但通过活性污泥法进行短程硝化,稳定性较难控制,且硝化细菌本身作为自养菌生长缓慢,非常容易从反应器中流失[17],这都增加了短程硝化工艺运行的困难。
包埋固定化技术通过包埋材料(人工或天然高分子材料)将游离细胞或者酶定位于限定区域,使其保持活性并可反复利用,是一种有效的防止菌体流失、提高反应器内生物量的生物截留手段[18-20]。与活性污泥法相比,包埋固定化技术具有处理效率高、反应易于控制、菌种高纯高效、生物浓度高、固液分离效果好等优点[21]。因此,本研究采用水性聚氨酯(waterborne polyurethane,WPU)为包埋材料制作硝化包埋颗粒,研究盐度及曝气时间对包埋颗粒短程硝化效果的影响,并以盐度为控制因素探究其对连续流短程硝化反应器启动及运行的影响,以期为包埋固定化技术与短程硝化工艺的耦合脱氮提供参考,并为含盐废水的处理提供参考。
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实验所用硝化污泥取自青岛市某污水处理厂消化池,具有良好的硝化性能。选取一定量的污泥,采用0.1 mol·L−1盐酸进行酸化处理,之后采用去离子水和PBS缓冲溶液各洗3次,以去除污泥中残留的
NH+4 -N,得到水泥复合物。以质量分数计,将10%的WPU与90%的水泥复合物混匀,依次加入10%的四甲基乙二胺,4%的过硫酸钾溶液(KPS)和3%的粉末活性炭,迅速搅拌均匀,约30 min后,混合液凝胶成固态,将固态胶体切割成3 mm×3 mm×3 mm的立方体,得到包埋固定化颗粒。制得的包埋颗粒为黑色,在水中呈均相,具有良好的物理强度和化学稳定性。包埋剂(WPU)和交联剂/引发剂(四甲基乙二胺、KPS)均为分析纯。图1为包埋颗粒的数码照片。 -
为研究不同盐度对包埋颗粒短程硝化反应过程的影响,采用6个250 mL的锥形瓶作为SBR进行批次实验,图2为实验反应装置。包埋颗粒投加率为10%,初始
NH+4 -N浓度为100 mg·L−1。反应器进水NaCl浓度分别为0、5、10、20、30、50 g·L−1,运行周期为12 h,包括进水5 min,出水5 min。以曝气砂头曝气,曝气量维持为0.1 L·min−1;通过NaHCO3调节pH至7.5~8.0;通过恒温振荡箱,将反应器温度控制在30 ℃。实验采用人工配水。周期结束后,检测出水ρ(NH+4 -N)、ρ(NO−2 -N)和ρ(NO−3 -N),分析氨氮去除率(ηA)、NO−2 -N积累率(RNAR)和硝酸盐积累率(R硝酸盐积累率)的变化情况,以判断不同盐度对短程硝化反应的影响。在SBR反应系统中,继续进行不同曝气时间下的批次实验,运行条件与不同盐度下的批次实验条件相同。每隔2 h取水样,测定一个SBR周期(12 h)内各形态氮(
NH+4 -N、NO−2 -N、NO−3 -N)含量的变化情况,并计算ηA、RNAR和R硝酸盐积累率。ηA、RNAR和R硝酸盐积累率分别按式(1)~式(3)计算。式中:ηA为氨氮去除率;ρ进水(
NH+4 -N)、ρ出水(NH+4 -N)分别为进、出水NH+4 -N浓度,mg·L−1;RNAR为亚硝态氮积累率;ρ出水(NO−2 -N)为出水NO2−-N浓度,mg·L−1;R硝酸盐积累率为硝酸盐积累率;ρ进水(NO−3 -N)、ρ出水(NO−3 -N)分别为进、出水NO3−-N浓度,mg·L−1。 -
实验采用连续流的升流式厌氧污泥床(up-flow anaerobic sludge bed,UASB)反应器,实验装置见图3。反应器由有机玻璃制成,有效容积为5 L,采用下部进水,上部出水的方式。包埋颗粒投加率为10%。反应器上部设有溢流堰,防止包埋颗粒随出水流出。以曝气砂头曝气,维持曝气量为0.1 L·min−1;通过加热棒维持反应器内温度为30 ℃,通过NaHCO3维持pH至7.5~8.0,HRT为8 h。周期结束后,检测出水ρ(
NH+4 -N)、ρ(NO−2 -N)和ρ(NO−3 -N)。 -
实验采用人工模拟废水,
NH+4 -N由NH4Cl提供。主要成分如下:NH4Cl 305 mg·L−1,NaCl 20.5 mg·L−1,KCl 9.6 mg·L−1,NaHCO3 468 mg·L−1,CaCl2·2H2O 9.6 mg·L−1,MgSO4·7H2O 33.6 mg·L−1,NaH2PO4·12H2O 46.4 mg·L−1。微量元素[22]添加量为1 mL·L−1,主要成分下:FeSO4·7H2O 1 g·L−1,MnCl2·4H2O 0.2 g·L−1,CuSO4·5H2O 0.1 g·L−1,CoCl2·6H2O 0.3 g·L−1,H3BO3 0.2 g·L−1,ZnSO4·7H2O 0.2 g·L−1,NiCl2·6H2O 0.2 g·L−1。 -
NH+4 -N:纳氏试剂分光光度法;NO−2 -N:N-(1-萘基)-乙二胺分光光度法;NO−3 -N:麝香草酚分光光度法[23];DO:JPBJ-608便携式溶解氧测定仪;pH:PHS-3C pH计。 -
取25 mL成功启动短程硝化反应器的包埋颗粒于250 mL锥形瓶中,加入模拟废水。以NH4Cl配制不同浓度的
NH+4 -N溶液,其余组分同表1模拟废水成分。将锥形瓶放入30 ℃恒温振荡培养箱中,120 r·min−1振荡培养。pH为7.5~8.0,维持曝气量为0.1 L·min−1,间隔8 h,取样测定水中NH+4 -N浓度,对包埋颗粒的基质动力学进行分析。 -
不同盐度对包埋颗粒短程硝化的影响。以硝化污泥制作包埋颗粒,按填充率10%投入反应器中。通过批次实验研究不同盐度对包埋颗粒短程硝化反应的影响,反应器进水
NH+4 -N浓度为100 mg·L−1,NO−2 -N和NO−3 -N浓度均为0 mg·L−1。图4为不同盐度系统中ηA、RNAR和R硝酸盐积累率的变化。向锥形瓶中投加NaCl后,ηA及RNAR均受到不同程度的影响。由图4(a)可知,由于NaCl的突然加入,系统内的微生物活性出现了短暂的下降,分析认为,可能是微生物不能马上适应在盐环境下生长,活性受到抑制。此时ρ(NaCl)为0 g·L−1的系统中ηA最高。运行一段时间后,包埋颗粒系统中的微生物开始适应盐环境。这可能是由于在长时间的选择与淘汰中,包埋颗粒系统中不能适应有盐环境的微生物受到抑制,能适应环境的菌群通过不断调节已经从被迫改变到积极适应[24],成为优势菌群[25],使处理效果有了进一步提高。从第4天开始,ρ(NaCl)为5 g·L−1和10 g·L−1的系统中,ηA开始呈现上升趋势,并分别在第9天和第8天超过ρ(NaCl)为0 g·L−1的系统;随着反应器的持续运行,ηA逐渐趋于稳定。其中ρ(NaCl)为0 g·L−1时,ηA始终维持在45%以上;ρ(NaCl)为5 g·L−1系统中,ηA在第9天后稳定在50%左右,ρ(NaCl)为10 g·L−1系统中,ηA在稳定运行后维持在55%以上;ρ(NaCl)为20 g·L−1的系统中,ηA也存在上升趋势,但低于0 g·L−1的系统;而ρ(NaCl)为30 g·L−1和50 g·L−1系统中,高盐环境使AOB和NOB的活性被抑制,氨氮去除受到影响,稳定运行后ηA仅为20%左右。
由图4(b)和图4(c)可知,ρ(NaCl)为0 g·L−1和5 g·L−1系统的RNAR基本为0%,而R硝酸盐积累率可达到40%以上,系统中的
NH+4 -N基本都经过硝化反应由NO−2 -N转化为NO−3 -N,为全程硝化反应。ρ(NaCl)为10 g·L−1系统中,RNAR呈现逐步上升的趋势,经过6 d的运行之后,RNAR达到90%,而R硝酸盐积累率趋于0%。ρ(NaCl)为20 g·L−1的系统中,RNAR稳定后可达到80%以上。ρ(NaCl)为30 g·L−1和50 g·L−1系统中,RNAR较低,且出水NO−3 -N浓度基本为0 g·L−1,表明系统内NOB的活性受到了抑制,不能完成将NO−2 -N氧化为NO−3 -N的过程。由此可见,盐度可作为脱氮系统中脱氮种群的抑制剂,在长期运行条件下,NOB菌群的活性被抑制,实现AOB菌群的优化,使短程硝化过程得以实现;但是盐度过高也会抑制AOB的活性。在不同的盐度条件下,AOB和NOB受到的抑制程度不同;在相同的盐度条件下,AOB比NOB有更强的耐盐性。叶柳[26]通过微生物计数实验(MPN法)发现,虽然盐度对AOB和NOB都有抑制作用,但2种菌群对盐度的适应能力不同,AOB的耐盐能力要强于NOB;雷中方[27]通过实验证明,废水中含盐量的增加,可能导致微生物的正常代谢功能遭到破坏;CUI等[28]的研究表明,无机盐对NOB有较强的抑制能力,可以通过向普通废水中投加无机盐实现短程硝化。通过分析可知,当盐度超过10 g·L−1时,NOB的活性受到抑制;超过20 g·L−1时,盐度的升高使细胞渗透压增大[29],不利于细胞内底物和氧的传递,导致AOB的活性也受到抑制。因此,10 g·L−1 NaCl浓度下短程硝化效果较好,可作为包埋系统短程硝化反应器的启动盐度。
曝气时间对包埋颗粒短程硝化稳定性的影响。通过控制盐度运行短程硝化反应器后,继续进行批次实验,研究曝气时间对包埋颗粒短程硝化稳定性的影响。测得系统中不同曝气时间下各系统出水三氮浓度、ηA和RNAR的变化,如图5所示。实验进水 NH+4 -N浓度为100 mg·L−1,曝气量为0.1 L·min−1,系统内DO浓度小于1 mg·L−1。由分析可知,ρ(NaCl)超过20 g·L−1时AOB和NOB活性均受到抑制,系统短程硝化效果受到影响,因此,ρ(NaCl)为30 g·L−1和50 g·L−1系统不再进行稳定性实验。由图5可见,ρ(NaCl)为0 g·L−1的系统中,ηA呈现先上升后下降的趋势,曝气时间为8 h时达到最大值47%,随后开始下降;RNAR随曝气时间的增加而下降,基本趋于0%。ρ(NaCl)为5 g·L−1时,ηA在8 h时达到最大值41%,而RNAR仅为3.04%。ρ(NaCl)为10 g·L−1,曝气时间为8 h时系统的短程硝化效果最好,此时系统出水ρ(
NH+4 -N)为42 mg·L−1,ηA可达到56%;出水ρ(NO−2 -N)为50 mg·L−1,RNAR达到96%。ρ(NaCl)为20 g·L−1时,ηA和RNAR分别在曝气时间为8 h时达到50%和90%,短程硝化效果低于ρ(NaCl)为10 g·L−1的系统。由图5可知,各系统在不同曝气时间下包埋颗粒短程硝化的效果是不同的。进水ρ(NaCl)为10 g·L−1,曝气时间为8 h时RNAR最高,短程硝化稳定性最好。虽然在低DO环境下,AOB对氧的亲和力大于NOB,但当曝气时间超过8 h时,NOB会逐渐适应低氧环境,且大量
NO−2 -N的存在为NOB提供了基质[30]。如不控制曝气时间,NO−2 -N会在NOB的作用下向NO−3 -N转化,导致RNAR下降,短程硝化转化为全程硝化。因此,维持短程硝化反应需要保持一定的曝气时间,以实现NO−2 -N的积累。 -
由批次实验可知,10 g·L−1 NaCl浓度可用于启动包埋颗粒短程硝化反应器。图6为连续流UASB反应器运行期间进、出水中
NH+4 -N、NO−2 -N、NO−3 -N的浓度变化。进水NH+4 -N浓度为100 mg·L−1,NO−2 -N和NO−3 -N浓度均为0 mg·L−1。可以看出,包埋颗粒从第1天开始就出现NH+4 -N的去除,ηA为34.82%,表现出良好的性能。但系统的短程硝化效果不稳定,第11天时,ηA仅达到11.70%,原因可能是,包埋颗粒在反应器内分布不均匀,导致出水水质受到影响。第15天向系统内投加10 g·L−1 NaCl,经过一段时间的盐度驯化后,包埋颗粒开始适应盐环境。第20天开始,出水中ρ(NH+4 -N)明显降低,并逐渐趋于稳定,ηA可稳定在50%以上。出水中ρ(NO−2 -N)从第20天开始逐渐升高,RNAR由第11天的10.25%增加到第50天的81.03%。由此可见,NaCl的加入抑制了NOB的活性,使NO−2 -N转化为NO−3 -N的过程受到影响,出水中ρ(NO−2 -N)升高而ρ(NO−3 -N)逐渐降低,RNAR增大。由分析可知,10 g·L−1 NaCl的加入初步实现了连续流UASB包埋颗粒短程硝化反应器的启动。盐度对短程硝化反应的影响在目前研究中的结果并不一致,就现有的研究[31]看,不同的工艺类型以及接种的生物来源(盐度驯化种群、非盐度驯化种群、或者耐盐种群)和处理废水类型(在大多数研究中采用人工配水)可能是造成目前研究很不一致的重要因素。王淑莹等[25]采用全程硝化反硝化研究SBR工艺的脱氮效果发现,7.5 g·L−1的NaCl浓度可以作为活性污泥系统短程硝化反硝化的启动盐度;一定浓度的NaCl盐度可以作为一种化学抑制剂实现对硝化菌的选择性抑制。崔有为等[32]的实验结果表明,采用MUCT工艺处理低含盐量的生活污水,在不超过8 g·L−1的盐度环境内,生物可以实现良好的处理效率,亚硝酸盐积累明显;叶柳等[24]在使用MUCT工艺处理含盐生活污水时,稳定盐度在10 g·L−1后,在好氧段实现了高的亚硝酸盐积累,从而通过回流至缺氧段实现了短程脱氮。由此可见,在不同的运行工艺条件下,盐度对短程硝化反应会造成不同的影响。此外,有研究[32]表明,不同功能菌群对盐度耐受能力与盐度实施的选择作用有关,不同种属的微生物或不同功能的微生物耐盐能力有差异,这种差异表现在应对盐度抑制时不同的调节能力上。
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选用成功启动短程硝化反应器的包埋颗粒,在10 g·L−1盐度、8 h的曝气时间下进行动力学实验,以测定包埋颗粒的基质动力学特性。包埋颗粒的短程硝化动力学过程受
NH+4 -N浓度的限制,在处理过程中,高氨氮环境会形成较高浓度的游离氨(FA)[33]。FA是AOB的生长基质,高浓度FA会对AOB的氨氧化过程产生抑制;且NOB对FA有潜在的适应性,在反应器运行后期,FA对NOB的抑制会大幅降低[34]。因此,研究NH+4 -N对包埋颗粒短程硝化的基质抑制特性有利于进一步强化短程硝化效果。假设在实验过程中氨氧化菌细胞数量不发生变化,且反应器内始终处于完全混合状态,那么可用Haldane模型[35]对包埋颗粒短程硝化的动力学特性进行描述,其计算公式见式(4)。式中:v为反应速率,kg·(kg·d)−1;vmax为最大反应速率,kg·(kg·d)−1;S为基质浓度,mmol·L−1;Km为半速率常数,mmol·L−1;Ki为半抑制常数,mmol·L−1。实验测得,包埋颗粒短程硝化速率与基质浓度的对应关系见表1。
通过origin软件,以Haldane模型对表1中实验数据进行非线性拟合,得到包埋颗粒对NH4+-N的动力学方程。由基质浓度降解曲线,计算出包埋颗粒的最大氨反应速率(SAA-
NH+4 -N)[36]。由图7可知,包埋颗粒最大氨反应速率(SAA-NH+4 -N)为1.98 kg·(kg·d)−1,对氨的半速率常数为1.60 mmol·L−1,氨的半抑制常数为468 mmol·L−1,R2为0.957,表现出良好的相关性。较高的反应速率可以促进基质的转化,而包埋颗粒对氨的半速率常数较小,表明其对基质的亲和力较大,利于短程硝化反应的进行[18]。因此,10 g·L−1盐度系统中的包埋颗粒具有优良的动力学特性,有助于短程硝化反应器的高效运行。 -
1)研究表明,盐度对包埋颗粒短程硝化反应器的启动存在一定的影响。在NaCl浓度为10 g·L−1的盐度系统中,硝化污泥包埋颗粒的ηA和RNAR最高,分别可达到55%和90%,成功实现了包埋颗粒的短程硝化反应;控制曝气时间可以保证包埋颗粒短程硝化过程的稳定运行,进水ρ(NaCl)为10 g·L−1,曝气时间为8 h时系统的短程硝化效果最好,ηA可达到56%,RNAR达到96%。
2)在NaCl浓度为10 g·L−1,曝气时间为8 h的条件下可实现包埋颗粒UASB反应器的初步启动,ηA和RNAR分别可达到50%和80%以上;基质动力学研究表明,包埋颗粒对氨氮的动力学特性符合Haldane基质抑制动力学模型,包埋颗粒具有优良的动力学特性。此项研究可为含盐废水的氨氮处理提供参考。
盐度和曝气时间对包埋颗粒短程硝化启动的影响及其动力学分析
Effect of salinity and aeration time on the start-up of partial nitrification of immobilized particles and its kinetics analysis
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摘要: 针对短程硝化反应器启动时间长、效果不稳定等问题,使用水性聚氨酯(WPU)制作硝化污泥包埋颗粒,利用SBR设置盐度梯度以及不同曝气时间进行批次实验,启动短程硝化;通过控制最佳反应条件启动UASB短程硝化反应器,同时进行动力学分析。结果表明:在批次实验过程中,随着盐度的增加,氨氮去除率(ηA)及
NO−2 -N积累率(RNAR)先上升后下降。当NaCl浓度为10 g·L−1时,短程硝化效果最佳,ηA为55%,RNAR为90%;不同曝气时间对短程硝化的稳定性有较大的影响,曝气时间为8 h时短程硝化效果最稳定,ηA和RNAR分别达到56%和96%。控制NaCl浓度为10 g·L−1,HRT为8 h,成功实现了UASB短程硝化反应器的启动;包埋颗粒对氨氮的动力学特性符合Haldane基质抑制动力学模型,具有优良的动力学特性。研究可为包埋颗粒与短程硝化工艺的耦合脱氮提供参考,并为含盐废水的处理提供技术支持。Abstract: In view of the long start-up time and unstable effect of partial nitrification reactor, waterborne polyurethane (WPU) was used to prepare the immobilized particles of nitrification sludge. The partial nitrification was started up through batch tests in the SBR reactor at different salinity gradients and different aeration times. The UASB partial nitrification reactor was started up by controlling the optimum conditions, and the kinetic analysis was performed simultaneously. The results showed that the ammonia nitrogen removal rate (ηA) andNO−2 -N accumulation rate (RNAR) increased firstly and then gradually decreased as the salinity increased in batch tests. The partial nitrification effect reached the best when the NaCl concentration was 10 g·L−1, and ηA and RNAR were 55% and 90%, respectively. Different aeration time had a great influence on the stability of partial nitrification. The partial nitrification effect was the most stable when the aeration time was 8 h, and ηA and RNAR reached 56% and 96%, respectively. The UASB reactor was successfully started up by controlling the NaCl concentration at 10 g·L−1 and HRT at 8 h. The kinetics of the immobilized granules on ammonia nitrogen was in accordance with the Haldane matrix inhibition kinetics model, which indicated that the immobilized granules had excellent kinetic characteristics. The study can provide a reference for the coupling denitrification of immobilized granules and partial nitrification processes, and provide technical support for saline wastewater treatment.-
Key words:
- immobilized granules /
- partial nitrification /
- salinity /
- start-up /
- aeration time /
- kinetic analysis
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水华(algal bloom)是在一定的营养、气候和水文条件下藻类等浮游生物大量繁殖并在水体表面聚集,使水体颜色发生变化的现象[1]. 水华的发生可能引起严重的生态环境问题,大量繁殖的藻类死亡后耗氧分解会造成水体缺氧,这严重威胁了水体中其他生物的生存,从而导致生态失衡,而如果饮用水源发生水华则会影响饮用水安全,造成严重的经济损失[2]. 一直以来,水华都是国内外研究学者重点关注的生态环境问题之一.
湖光岩玛珥湖(以下简称湖光岩)是距今14—16万年前由平地火山喷发后火山口下沉形成的湖泊,是世界上最大且保存最完整的玛珥湖[3]. 湖光岩是封闭性湖泊,四周被火山碎屑岩包围,且没有河流的注入与流出,湖水水位的变化主要取决于大气降水和地下水位的变化[4]. 前人有关湖光岩生态问题的研究主要集中在水体营养盐的时空分布[3]、浮游植物对溶解态氮的吸收[5]以及浮游植物种属的季节性变化[6]等方面,而有关湖光岩水华问题的研究尚未有过报道. 早在2009年以及2011年便有新闻报道关于湖光岩的湖面漂浮着蓝藻,但当时却未引起各学界的重视[7]. 2021年12月—2022年3月,笔者注意到湖光岩的湖面漂浮着大量的浮游藻类,东、北部水域的湖水浑浊且湖滩被一层绿色的藻泥所覆盖,此外在东、北部湖滩也发现了不少已经死亡的乌龟(图1),经观察确认湖光岩暴发了水华. 鉴于有关湖光岩水华现象的研究尚未有过报道,故本文对湖光岩的水华现象开展初步的研究分析,以期为认识湖光岩水华发生的机理提供科学依据.
湖光岩为封闭性湖泊,是研究认识较为单纯的水文条件下水华形成与发展的理想场所,对研究封闭性湖泊水华的发生具有独特的科学意义. 此外,湖光岩为国家4A级旅游景点,水华的发生必然对湖泊水体及周围的生态环境有所影响,因此分析和探讨湖光岩发生水华的原因具有积极的理论与实际意义. 本研究通过对湖光岩水华暴发的主要藻种鉴定以及水体样品的水质分析等,试图从营养盐、水文条件以及气象因素等方面探讨分析湖光岩发生水华的原因,以期认识玛珥湖水华发生的影响控制因素,同时也为湖光岩水华的治理与预防提供科学依据.
1. 材料与方法(Materials and methods)
1.1 研究区域与采样点布设
湖光岩(21°09′N,110°17′E)位于中国广东省湛江市,其外形呈心形形状,由紧邻的两个火山喷发口组合而成,在水下被火山岩壁分割成东、西两湖,东湖小且浅,西湖较大且深,湖泊水位较低时可看见东西两湖之间不连续的火山石出落于水中. 湖泊总面积为 2.3 km2,水深最深处约为 22 m[8]. 水华藻类样品及水样的采集主要是结合湖光岩的地形环境以及水华发生的位置进行采样点的布设,如图2所示,其中S1、S2站点位于浅滩区域,水深约1—2 m,该区域发生水华现象,湖水中漂浮着大量的浮游藻类并且湖滩有藻泥沉积覆盖,在S1、S2站点采集水华藻类样品和水样,S3站点位于西湖区域,S4站点位于东湖区域,由于S3、S4站点的区域没有发生水华,故在这两个样点只采集了水样.
1.2 样品采集与处理
样品的采集时间为2022年3月,使用采水器取水面以下约 0.5 m深处的水样1 L,完成后立即带回实验室,使用0.45 μm的醋酸纤维滤膜过滤,过滤后的水样冷冻保存于-20 ℃的冰箱,用于开展营养盐(硝态氮(NO3−-N)、亚硝态氮(NO2−-N)、铵态氮(NH4+-N)、磷酸盐(PO43−-P)和硅酸盐(SiO32−-Si))的分析. 另采集250 mL水样,加入3—5 mL的鲁哥试剂固定液,带回实验室经沉淀浓缩后进行镜下观察拍照,用于水华主要藻种的分析与鉴定.
1.3 测定与分析方法
湖水理化性质的测定包括现场水体的水温、pH值、盐度的测定,均使用便捷式多参数分析仪(上海雷磁有限公司,DZB—718L)进行现场测定. 营养盐的测定根据《水和废水监测分析方法》[9]进行测定,其中氨氮采用纳氏试剂分光光度法,亚硝酸盐采用萘乙二胺分光光度法,硝酸盐采用紫外分光光度法,磷酸盐采用磷钼蓝分光光度法,硅酸盐采用硅钼黄法分光光度法. 水华主要藻种的鉴定通过光学显微镜对采集的浮游藻类进行镜下观察和拍照,并参照《中国淡水藻类》[10]、《淡水微型生物图谱》[11]进行鉴定.
2. 结果与讨论(Results and discussion)
2.1 水华藻种鉴定
显微镜观察显示,构成湖光岩水华的藻种主要有两种,分别显示于图3a、b和图3c、d. 其中图3a、b显示的藻类为球形单细胞体,呈黄绿色,细胞壁薄,细胞直径5—10 μm;参照《中国淡水藻类》[10]和《淡水微型生物图谱》[11]进行鉴定,确定该藻种为绿藻门(Chlorophyta)、绿藻纲(Chlorophyceae)、绿球藻目(Chlorococcales)、小球藻科(Chlorellaceae)、小球藻属(Chlorella)中的小球藻(Chlorella vulgaris). 图c、d显示的藻类为多数细胞组成的群体,成熟的群体明显裂开,胶被的某些区域破裂或穿孔;群体中的细胞呈球形或椭圆形,直径3—7 μm,呈蓝绿色;经图谱鉴定该藻种为蓝藻门(Cyanophyceae)、蓝藻纲(Cyanophyceae)、色球藻目(Chroococcales)、色球藻科(Chroococcaceae)、微囊藻属(Microcystis)中的铜绿微囊藻(Microcystis aeruginosa)[12]. 因此,引起湖光岩水华暴发的主要藻类为绿藻和蓝藻,且以绿藻占据优势,通过显微镜观察小球藻的数量占比可达60%.
张才学等[6]于2006年对湖光岩的浮游藻类进行周年的调查,结果检出湖光岩水体中浮游藻类260种,以绿藻门、蓝藻门、硅藻门为主,其中绿藻门占45%,硅藻门占30.4%,蓝藻门占16.5%,绿藻门的小球藻以及蓝藻门的小型色球藻、水华微囊藻、煤黑厚皮藻为全年广布优势种;2013年张国维等[13]检出湖光岩水体中浮游藻类135种,其中绿藻门占33.3%,蓝藻门占30.4%,硅藻门占22.2%,绿藻门的小球藻、蓝藻门的水华微囊藻、铜绿微囊藻以及硅藻门的颗粒直链藻为全年广布优势种. 可见,由于环境理化因子以及水质营养条件的改变,水华期间与没有发生水华期间浮游藻类的组成结构发生改变.
2.2 水华暴发期间湖水理化性质分析
2.2.1 湖水表层温度
表1为2022年3月份湖光岩各站点理化状态的测定结果. 由表1可看出,湖光岩各站点的温度变化范围为25.10—29.20 ℃,平均温度为26.72 ℃,且水华发生区域的S1、S2站点的水温要比S3、S4站点的水温高2—4 ℃,这与湖光岩的地理环境有关,S3、S4站点位于湖光岩的南部,南部的植被较高且密集分布,阳光易被遮挡,因此湖泊的南部日照时间较短,接收的阳光较少,而S1、S2站点位于湖光岩的东北部,在一天中能接收更充足的阳光,因而S1、S2站点的水温更高[14].
表 1 湖光岩不同采样站点理化因子的测定结果Table 1. Determination results of physical and chemical factors at various stations of the Huguangyan站点 Stations T/℃ pH S/% NH4+-N/ (mg·L−1) NO3--N/ (mg·L−1) NO2--N/ (mg·L−1) PO43--P/ (mg·L−1) SiO32--Si/ (mg·L−1) N:P S1 27.4 8.601 0.006 0.137 0.192 0.003 0.004 4.140 83 S2 29.2 8.665 0.006 0.136 0.139 0.003 0.003 1.700 93 S3 25.2 7.980 0.006 0.091 0.133 0.003 0.001 0.164 227 S4 25.1 8.017 0.006 0.097 0.143 0.003 0.002 0.141 122 温度是水体环境中最为重要的参数,也是诱发水华暴发的重要因素之一. 温度通过影响藻类的代谢强度和光合作用,控制着藻类的生长、发育和分布等[15]. 此次构成湖光岩水华暴发的两种主要藻种中,小球藻对温度的适应范围较广,而铜绿微囊藻在28—32 ℃的水温条件下生长速率最高,更适宜在较高温的条件下生长[16-17]. 由于湖光岩水华的暴发主要发生于冬春季节,冬季的湖水温度相对偏低,更适合小球藻的生长繁殖,这应是湖光岩水华暴发的主要藻种中小球藻占据优势的主要原因. 而发生水华区域的S1、S2站点位于湖光岩的北部,冬季期间能接收更充足的阳光,水温比位于日照少的南部区域的S3、S4站点要高,更有利于藻类进行光合作用.
2.2.2 酸碱度
表1显示湖光岩各站点的pH值变化范围为7.98—8.67,水质偏弱碱性,其中S2站点的pH值最高为8.67,而且S1、S2站点的pH值要比S3、S4站点的pH值高,这与浮游藻类在生长过程中吸收水体中的CO2进行光合作用有关,使得水体中的氢离子浓度降低,pH值升高. 一般情况下,藻类适宜生长在中性或者弱碱性的环境中,而水体的pH值也会随着藻类的增多而升高[18]. 小球藻对pH值的适应范围较广,适应能力较强. 而铜绿微囊藻在pH值为8.0—9.5的环境条件下生长繁殖能力较强,pH值过低或过高都会对铜绿微囊藻的生长有所影响[19]. 总体上看,湖光岩的酸碱度条件有利于小球藻和铜绿微囊藻的生长繁殖.
2.2.3 营养盐条件
由表1可见,湖光岩各站点不同营养盐的含量中,SiO32−-Si的平均含量最高。4个站点的SiO32−-Si含量变化较大,范围为0.141—4.140 mg·L−1,S1站点的SiO32−-Si含量最高,为4.140 mg·L−1. PO43−-P的含量最低,含量范围为0.001—0.004 mg·L−1,其中S1站点的PO43−-P含量最高为0.004 mg·L−1. 在4个站点中NO2−-N的含量最稳定,4个站点的NO2−-N含量都为0.003 mg·L−1. NO3−-N的含量在4个站点中基本稳定,其中S1站点的NO3−-N含量最高,为0.192 mg·L−1. NH4+-N的含量变化在4个站点变化不大,变化范围为0.097—0.137 mg·L−1,其中S1站点的NH4+-N含量最高,为0.137 mg·L−1.
不同时期下湖光岩表层水营养盐含量的对比分析表明(表2),SiO32−-Si的含量在不同时期测定的营养盐组分中都是最高的,变化的范围为0.2674—1.5360 mg·L−1,PO43−-P含量最低,变化范围为0.0006—0.0030 mg·L−1. 图4为不同时期湖光岩表层水营养盐含量以及本研究不同采样点营养盐含量柱形图. 由图4中可明显看出,除了NO3−-N之外,本研究测定的NH4+-N、NO2−-N、PO43−-P、SiO32−-Si含量远高于前人测定的数值. 此外,从图4中可看出,除NO2−-N之外,水华发生区域S1、S2站点测定的NH4+-N、NO3−-N、PO43−-P、SiO32−-Si含量均高于S3、S4站点的含量. 营养盐是影响水体中藻类生长发育的重要条件,并在一定程度上导致水体中的优势藻类群落发生改变. 由此可见,相对较高的营养盐含量是引起湖光岩水华暴发的主要原因.
表 2 湖光岩表层水营养盐含量历史对比分析表Table 2. Table for historical comparison and analysis of nutrient content determination in the surface water of the Huguangyan时间Time T/℃ pH NH4+-N/(mg·L−1) NO3--N/(mg·L−1) NO2--N/(mg·L−1) PO43--P/(mg·L−1) SiO32--Si/(mg·L−1) N:P 参考文献References 2007春季 27.00 8.40 0.0885 0.7295 0.0026 0.0009 0.2674 912 [6] 2013.03 20.30 7.88 0.0290 0.2500 0.0020 — — — [20] 2016春季 — 6.85—8.44 0.0410 0.0470 0.0006 0.0006 0.4460 148 [3] 2022.03 26.70 8.32 0.1150 0.1510 0.0030 0.0030 1.5360 89 本研究 在分析的5种营养盐中,SiO32−-Si的含量最高,一方面这可能是由于湖泊底层沉积物中的有机质氧化分解产生的,另一方面可能是因为湖光岩四周为火山碎屑岩,火山碎屑岩的硅元素含量较高,岩石中的可溶性物质经雨水冲刷被带入水体中,从而使水体中的SiO32−-Si含量背景值较高[3]. 已有研究发现在浮游藻类中蓝藻和绿藻对磷有较高的需求,对硅没有明显的需求,而硅藻则对硅的需求较高[21-22]. 引发湖光岩水华暴发的两种主要藻类属于蓝藻和绿藻,因此,较高含量的SiO32−-Si对水华的形成没有明显的促进作用,其含量也可能没有达到让湖光岩水体暴发硅藻水华的浓度门限.
在本研究分析的5种营养盐中,PO43−-P含量最低,贝格最小值定律指出,植物生长取决于外界提供给它的所需养料中数量最少的一种[2]. Redfield[23]指出浮游藻类吸收利用氮、磷营养盐的最适宜比例为16:1,在研究中一般认为水体中的氮磷比大于16:1存在磷限制,而小于16:1则存在氮限制. 由表1可见,本研究中4个站点的N:P变化范围为83—227(N = DIN,P = PO43−-P),其中S3站点的氮磷比值最高为227,S1站点的氮磷比值最低为83,表现出明显的磷限制,这一分析结果与前人的研究结果一致[3, 6]. 且由表2及图4可见,相比于前人的研究,本研究的氮磷比相对较低. 因此,相比于氮营养盐含量的增加,磷营养盐含量的增加更有利于浮游藻类的生长繁殖. 由图4可见,相比于前人的研究,本研究的PO43−-P含量相对偏高,且水华发生区域的S1、S2站点的PO43−-P含量要比S3、S4站点的PO43−-P含量高. 因此,PO43−-P含量增加是导致湖光岩发生水华的重要因子之一.
张国维等[5]利用15N 稳定同位素示踪技术研究湖光岩浮游藻类对氮的吸收速率,结果发现湖光岩的浮游藻类对NH4+-N的吸收速率最高,更偏好利用NH4+-N,而对NO3−-N、NO2−-N则具有一定的亲和力. 由此推测,NH4+-N 也是调控湖光岩浮游藻类生长的重要营养盐因子之一. 由图4可知,相比于之前没有发生水华现象的研究,本研究中NH4+-N的含量相对较高,而且相比于S3、S4站点,水华发生区域的S1、S2站点的NH4+-N含量也是相对偏高的. 根据以上分析可见,水体中PO43−-P、NH4+-N含量的增加是造成水华现象发生的主要原因.
湖光岩为封闭性湖泊,其营养物质的循环主要是生态系统的内部循环,而外源营养物质的输入较少[6]. 湖光岩的营养物质内部循环受水体温度变化的影响较大,湖光岩的水体温度在垂向上具有季节性分层的现象,夏季表层水的温度高,表层水与较冷的深层水出现分层,阻碍了表层水与深层水及底层沉积物的营养盐循环交换,而到了冬春季节表层水的温度开始下降,水体的分层被破坏,水体发生混合,表层水的营养盐会有所增加[3, 24]. 此次湖光岩水华的暴发正值冬春季节,推测PO43−-P、NH4+-N等营养盐含量的增加主要是由于表层水与深层水发生垂直混合,从而使表层水的营养盐含量增加. 且S1、S2站点位于湖光岩浅滩区域,水深较浅,在冬季风的作用下其水体垂直混合更充分,因而其营养盐含量比S3、S4站点的高,更有利于水华的暴发.
2.2.4 水位变化
浮游藻类的生长不仅受温度、光照、pH、营养盐、微量元素等影响因子的控制,水位的变化对藻类的生长也具有重要的调节作用[25]. 水位下降所引起的垂向轻微扰动能够使水体中的营养盐获得重新分配,激发底层水体和沉积物中营养盐的活性,为浮游藻类的生长提供了更持久的营养盐支撑条件[26]. 此外,水位的下降增强了水体的透光性,有利于浮游藻类进行光合作用,为浮游藻类的生长提供了有利的条件.
根据湛江市水文局的水文记录显示,在没有发生水华的年份湖光岩的平均水位多保持在20—21 m,而2021年以来湖光岩的水位在持续走低,2021—2022年最低水位出现在2022年4月中旬,为18.93 m,这表明在水华发生期间湖光岩的水位下降了近2 m. 湖光岩为封闭性湖泊,没有河流的注入与流出,水位的变化主要是取决于降雨和地下水位的变化. 湖光岩的气候属于典型的热带季风气候,干湿季分明,降雨主要集中在夏秋季节,冬春季节降雨量少,偏干旱[3]. 可见在冬春季节,水华发生期间降雨量偏少,减少了湖水的主要来源,长时间的干旱加快了湖水的蒸发速率,造成水位降低. 水位的下降使得水体中的营养盐得以重新分配,增强水体的透光性,为藻类的生长创造有利的条件. 此外,湖光岩为封闭性湖泊,在水位下降的条件下,水体中的营养盐得以富集,且更有利于水体的垂直混合,使表层的营养盐含量增加,加剧水华的暴发进程.
3. 结 论(Conclusion)
(1)引发2021—2022年湖光岩水华暴发的主要藻种为绿藻门中的小球藻以及蓝藻门中的铜绿微囊藻,其中小球藻的数量占比可达60%.
(2)2021—2022年湖光岩水华暴发的主要原因是在冬春季节,表层水体的温度下降,水体的分层被破坏,表层水体与深层水及底层沉积物的营养盐发生内部循环,导致表层水营养盐浓度增高,特别是PO43−-P和NH4+-N的增加,再加上适宜的水温、pH、光照条件以及水位的下降,为藻类的生长创造有利的条件,造成水华的发生. 因此,2021—2022年湖光岩水华的暴发是营养盐、水体环境因子以及气候因子等影响因子综合作用的结果.
致谢:感谢广东省湛江市水文局提供湖光岩水位数据资料和罗涛在藻类样品采集中给予的帮助,特别感谢广东海洋大学张才学教授和南宁师范大学徐轶肖教授对论文提出的宝贵修改意见,在此向他们表示衷心的感谢!
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表 1 基质浓度对短程硝化反应的影响
Table 1. Effect of substrate concentrationon partial nitrification
水样序号 NH+4 -N浓度 /(mmol·L−1)NH+4 -N去除/(kg·(kg·d)−1)1 1 0.613 2 2 1.254 3 5.5 1.527 4 7.14 1.592 5 10.07 1.675 6 20.04 1.758 7 40.71 1.731 8 50.42 1.714 9 59.64 1.709 10 82 1.672 -
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